biotecnologias de remediação de solos contaminados com

BIOTECNOLOGIAS DE REMEDIAÇÃO DE SOLOS CONTAMINADOS COM
AGROQUÍMICOS
Obede Rodrigues Alves1, Otniel Alencar Bandeira2, Andreia Aparecida Borges2 ,
Raquel Maria Prado2 e Antônio Pasqualetto.
1
Doutoranda em Ciências da Engenharia Ambiental pela Escola de Engenharia da
Universidade de São Paulo – USP, São Carlos, Brasil. ([email protected])
2
Mestrando do Programa de Pós-Graduação em Desenvolvimento e Planejamento
Territorial pela Pontifícia Universidade Católica de Goiás - PUC Goiás. Goiânia,
Brasil.
5
Professora Doutora do Programa de Pós- Graduação em Desenvolvimento e
Planejamento Territorial da Pontifícia Universidade Católica de Goiás - PUC Goiás.
Recebido em: 15/07/2016 – Aprovado em: 29/07/2016 – Publicado em: 31/08/2016
DOI: 10.18677/Agrarian_Academy_2016_003
RESUMO
A contaminação do ambiente agrícola tornou-se um grave problema global. O uso
indiscriminado de pesticidas tem provocado diversos problemas à saúde humana,
toxicidade a organismos alvo e não alvo, além de alterar a qualidade do ar, água e
solo. Em 2008, o Brasil se tornou o maior consumidor mundial de pesticidas e por
isso cresce o interesse em investigar estratégias de remediação in situ desses
compostos. Neste sentido o objetivo desta pesquisa foi discutir sobre as diferentes
estratégias de fitorremediação e vermirremediação de solos contaminados com
pesticidas e as respectivas vantagens e limitações de cada uma dessas
biotecnologias. Observou-se que as biotecnologias apresentadas neste trabalho
apresentam vantagens econômicas e ambientais em comparação com os métodos
físicos e químicos, porém apresentam limitações que precisam ser superadas
através de pesquisa científica e ensaios em escala de laboratório, piloto e campo.
Muitos trabalhos têm sido desenvolvidos na área de biotecnologias de remediação
de solos contaminados por pesticidas, entretanto a maioria ocorre em condições de
clima temperado. O Brasil precisa explorar mais essas biotecnologias uma vez que
dispõe de elevado potencial por possuir condições climáticas e biodiversidade mais
favorável em comparação com regiões de clima temperado.
PALAVRAS-CHAVE: Contaminantes orgânicos, fitorremediação, vermirremediação.
REMEDIATION BIOTECHNOLOGIES FOR CONTAMINATED SOIL WITH
AGROCHEMICALS
ABSTRACT
The contamination of the agricultural environment has become a major global
problem. The indiscriminate use of pesticides has caused several problems to human
health, toxicity to target organisms and non-target, and change the quality of air,
water and soil. In 2008, Brazil became the world's largest consumer of pesticides and
therefore growing interest in investigating remediation strategies in situ these
compounds. In this sense, the objective of this research is to discuss the different
strategies of phytoremediation and vermiremediation of soils contaminated with
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pesticides and their advantages and limitations of each of these biotechnologies. It
was observed that biotechnologies presented in this work have economic and
environmental advantages compared to the physical and chemical methods, but
have limitations that must be overcome through scientific research and conduct
testing in laboratory scale, pilot scale and field scale. Many studies have been
developed in the area contaminated by pesticides soil remediation technologies,
though most occur in temperate conditions. Brazil needs to further explore these
biotechnologies since it has high potential for having climatic conditions and more
favorable biodiversity compared with temperate regions.
KEYWORDS: Phytoremediation, vermiremediation, organic contaminants.
INTRODUÇÃO
As principais fontes de contaminação do solo e água provém de rejeitos
urbanos e industriais, agroquímicos e/ou vazamentos acidentais de compostos
xenobióticos. Quando alcançam o ambiente, esses contaminantes podem se
acumular e interferir nos processos biogeoquímicos do solo acarretando em declínio
da produtividade, risco à saude humana, toxicidade à comunidade edáfica e
aquática, além da contaminação dos recursos hídricos (SIQUEIRA et al., 1994;
EIJSACKERS et al., 2001).
Sabe-se que a principal atividade econômica brasileira é a agropecuária e
apesar de o País ainda não ser o principal produtor agrícola global, as projeções
apontam crescimento para esse setor nos próximos anos. Juntamente com a
expansão agrícola, tem crescido também o consumo de agroquímicos e desde 2008
o Brasil se tornou o maior consumidor mundial de agrotóxicos, posição ocupada
anteriormente pelos Estados Unidos (SINDAG, 2008).
Simultaneamente aos benefícios adquiridos com o uso de agroquímicos na
agricultura vieram também problemas ambientais e sociais relacionados com o
emprego indiscriminado que foi impulsionado, principalmente, a partir do processo
de modernização ocorrido com a Revolução Verde (ZHAO et al., 2015). Um dos
principais objetivos da Revolução Verde era incentivar a crescença da produção
mundial de alimentos a partir de técnicas inovadoras como o uso de insumos
agrícolas (fertilizantes e pesticidas) e melhoramento genético. Logo, o controle das
pragas, que antes era feito por métodos mecânicos ou por inimigos naturais foi
substituído paulatinamente pelo uso em larga escala de compostos químicos
sintéticos (CHEN et al., 2015).
O setor agrícola coadjuva com a poluição ambiental em virtude de
aplicações em doses não recomendadas ou superdosagens dos produtos
agroindustriais, reaplicações em intervalos irregulares, outras vezes pelo descarte
inadequado das embalagens e/ou resíduos de soluções aquosas, vezes por meio de
acidentes em fábricas ou durante o transporte dos agroquímicos. Estas peripécias
aumentam o risco à saúde humana, efeitos tóxicos sobre a comunidade aquática e
edáfica, exacerba a contaminação sistêmica do ambiente, sobretudo do solo
(JARIYAL et al., 2015).
Alguns pesticidas apresentam alta persistência no solo e após a aplicação o
mesmo pode ser transportado pela ação do vento, por lixiviação ou via runoff,
contaminando outras áreas, poluindo mananciais superficiais e subterrâneos,
azando toxicidade aos organismos alvo e não alvo, podendo até mesmo acumularse na cadeia alimentar (LAVELLE et al., 1995).
É dentro deste contexto que o desenvolvimento de técnicas de remediação
de áreas contaminadas por pesticidas vem se desenvolvendo em tantos países,
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inclusive no Brasil. A remediação baseia-se na aplicação de distintas medidas de
contenção, degradação e/ou tratamento do contaminante visando a higienização da
área (PROCÓPIO et al., 2009). As técnicas de remediação podem ser classificadas
em processos químicos, físicos ou biológicos. Na literatura o termo remediação tem
sido frequentemente correferido a técnicas não biológicas para remoção ou
contenção do contaminante.
Entender e aplicar as biotecnologias de remediação existentes possibilitará o
desenvolvimento de cultivares mais resilientes. Assim sendo, esta revisão tem como
objetivo discutir sobre as diferentes estratégias de fitorremediação e
vermerremediação de solos contaminados com pesticidas e as respectivas
vantagens e limitações de cada uma dessas biotecnologias.
DESENVOLVIMENTO
Contaminação de solos por pesticidas
Pelo fato ser um receptáculo de rejeitos das atividades antrópicas, o solo
acaba sendo alvo de contaminação por distintos compostos químicos e agentes
biológicos (BOLAN et al., 2014). De todos os compostos xenobióticos que atingem o
solo, os pesticidas requerem cautela. Esses produtos tiveram o uso impulsionado a
partir da década de 1940 quando começaram a ser produzidos em larga escala.
Esses agroquímicos são formulados para erradicar ou controlar doenças e pragas
que acometem plantas, animais e homem. São milhares de compostos registrados
variando desde móleculas mais simples como o brometo de metila às mais
complexas como o aldrin, por exemplo (DITTBRENNER, et al., 2012).
Existem no Brasil em torno de 84 fabricantes de pesticidas, cerca de 1.500
registros de produtos comerciais formulados a partir de 424 ingredientes ativos (i.a.),
sendo 476 herbicidas (100 i.a.), 398 inseticidas (98 i.a.), 383 fungicidas (106 i.a.),
160 acaricidas (52 i.a.), 26 nematicidas (10 i.a.), 15 bactericidas (6 i.a.), 18
inseticidas biológicos (7 i.a) e seis cupinicidas (3 i.a.). Desse total cerca de 670
estão no mercado e apenas 56% são classificados como moderadamente ou pouco
tóxicos (classes III e IV, faixas azul e verde, respectivamente) (PAPINI et al., 2014).
Os efeitos negativos desses compostos são extensivamente discutido pela
sociedade em geral e comunidade científica de distintas áreas do conhecimento.
Com o objetivo de conhecer mais sobre os impactos dos pesticidas sobre
microrganismos edáficos, cientistas alemães avaliaram mais de 700 publicações e
verificaram que determinados pesticidas, aplicados em dose recomendada, não
causam efeitos crônicos negativos aos microrganismos não–alvos (BAUDDH &
SINGH, 2012) A relação entre pesticida e microrganismo é complexa, mas os
estudos de ACCIOLY & SIQUEIRA (2000) revelaram informações relevantes, a
saber: organismos edáficos respondem de forma distinta aos pesticidas, aplicação
em dose recomendada pouco interfere na população microbiana, os pesticidas
pouco influenciam nos processos ligados à fertilidade do solo e alguns fungicidas
sistêmicos fumigantes e mercuriais podem inibir ou até mesmo eliminar
microrganismos rizóbios e fungos rízicos. Todavia, os efeitos negativos dos
pesticidas na atividade microbiana e demais processos do solo depende das
características dos compostos, taxa de acumulação, degradação e frequência de
aplicações (PAPINI et al., 2014; SIQUEIRA et al., 1994).
A fitorremediação e vermirremediação são tecnologias inovadoras com
potencial para remediação de solos contaminados com agroquímicos. Esses
processos geralmente ocorrem no solo onde os pesticidas são totalmente
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degradados ou transformados em compostos menos tóxicos pela ação de fungos,
bactérias e/ou outros microrganismos (PROCÓPIO, 2009).
Fatores que influenciam a biorremediação
A eficiência em processos de biorremediação depende de diversos fatores
físicos e químicas do solo como potencial hidrogeniônico (pH), temperatura,
aeração, biosdisponibilidade do composto, umidade, condições redox, matéria
orgânica, nutrientes, natureza e teor de argila, óxidos metálicos, e capacidade de
troca catiônica (CHEN et al., 2015; ZHAO et al., 2015; GUPTA et al., 2016).
A pesquisa de SCHROLL et al. (2006) avaliou o efeito da umidade do solo
na mineralização dos pesticidas isoproturão, benazolina-etilo e glifosato pela ação
de microrganismos. Os resultados demonstraram relação entre o aumento da
umidade do solo e a mineralização dos pesticidas. A umidade excessiva retardou a
mineralização dos compostos porque o excesso de água impede a propagação de
oxigênio no ambiente.
A biodegradação de pesticidas ou de qualquer outro composto é dependente
de enzimas segregadas por microrganismos específicos. Estas enzimas são
exigentes com relação ao potencial hidrogeniônico. MASSOUD et al. (2010)
apontam que o pH ótimo das bactérias fica em torno de 6,5 e 7,5 sendo este o valor
mais indicado para biorremediação. Mas, isso não é hegemônico para todos os
compostos e bactérias, a Pandoraea sp, por exemplo, foi isolada a partir de uma
cultura de enriquecimento e conseguiu degradar isómeros de HCH em intervalo de
pH 4 a 9 (OKEKE et al., 2002).
A temperatura é outro fator relevante para biorremediação porque além de
afetar a atividade microbiana e as taxas das reações bioquímicas, também atinge as
proteínas que interferem na fisiologia celular e permeabilidade da membrana celular
da microbiota (MASSOUD et al., 2010; JARIYAL et al., 2015). Valores de
temperatura entre 15 e 40°C foram considerados por EEVERS et al. (2016)
favoráveis à degradação de pesticidas por bactérias isoladas degradadoras desses
compostos.
O teor de matéria orgânica (MO) no solo também afeta a biodegradação de
pesticidas ao proporcionar nutrientes suficientes para o crescimento microbiano e
controlar o movimento do pesticida por processos de adsorção/dessorção. Como a
ação dos distintos grupos de pesticidas no solo é multifário, o teor de MO pode tanto
acelerar a biodegradação como também desservir (RIVERO et al., 2016).
DELGADO-MORENO & PEÑA (2009) avaliaram o efeito da degradação
química e biológica de triazinas por meio de bioestimulação com composto e
vermicomposto de “torta” de azeitona. A concentração residual do herbicida no final
do experimento não apresentou diferenças significativas entre o solo não alterado e
alterado. Conquanto, a adição de compostos e vermicompostos aumentaram a
atividade desidrogenase e a taxa de degradação biológica das triazinas durante a
primeira semana de incubação reduzindo significativamente os valores da DT50.
GUPTA et al. (2016) incorporaram lodo de esgoto em solo tratado com o herbicida
isoproturão, todavia o aumento da MO com adição do lodo não proporcionou
aumento significativo na degradação do herbicida.
Diferentemente, os estudos de JOHANNESEN et al. (2003) avaliaram a
degradação do fungicida difenoconazol em solo argiloso alterado com MO de fácil
decomposição (folhas trituradas) e os resultados apontaram que a incorporação de
MO diminuiu os valores da DT50 e DT90 e aumentou significativamente a atividade
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microbiana geral em condições controladas de temperatura (30°C) e umidade (60 %
capacidade de campo).
Fitotecnologias
O termo fitorremediação, do inglês phytoremediation, passou a ser
empregado a partir da década de 1990 para se referir ao uso das plantas e
microrganismos associados à ela para remover, transferir, estabilizar, e/ou destruir
contaminantes dos solos, água e sedimentos (BAUDDH & SINGH, 2012). É possível
incorporar ao solo corretivos, fertilizantes, matéria orgânica e outras práticas
agronômicas concomitante à fitorremediação para melhorar a eficiência do
tratamento (ACCIOLY & SIQUEIRA, 2000).
O emprego da fitorremediação não é algo recente. CUNNINGHAM et al.
(1996) descreveram que a Alemanha já utilizava plantas há mais de 300 anos para
tratamento de esgoto. A novidade consiste na investigação sistêmica científica de
como utilizar as plantas para remover compostos tóxicos do ambiente. Desde então
diversas pesquisas com foco na fitorremediação vêm sendo desenvolvidas,
principalmente nos Estados Unidos e Europa, onde existem inclusive companhias
que exploram economicamente essa tecnologia (SANTOS et al., 2007).
Alguns compostos orgânicos podem ser transportados através das
membranas de plantas, principalmente aquelas de baixo peso molecular, que por
vezes são removidos do solo e transportados por meio das folhas via
evapotranspiração (fitovolatilização). Alguns compostos não voláteis podem ser
degradados ou transformados em não-tóxico através de modificação enzimática e
sequestro por meio das plantas (fotodegradação, fitoextração) (PROCÓPIO et al.,
2009; BAUDDH & SINGH, 2012).
A Interstate Technical Regulatory Council (ITRC, 2009) aponta que as
fitotecnologias podem ser divididas em seis mecanismos distintos que ocorrem de
acordo com as especificidades morfológicas e fisiológicas de cada espécie. Os
mecanismos cognominados de fitodegradação, fitoextração, phytohydraulics,
fitoacumulação (fitosequestration), fitovolatilização e rizodegradação podem ocorrer
ao mesmo tempo ou em sucessão. PROCÓPIO et al. (2009) descrevem ainda como
mecanismo a rizoestabilização. O Quadro 1 explica com mais detalhes cada um dos
processos.
QUADRO 1 - Mecanismos biológicos de fitorremediação.
Mecanismo
Fitoextração
Fitoacumulação
Fitoestabilização
Fitodegradação
Descrição
Meta do Mecanismo
Capacidade das plantas de capturar o
contaminante do ambiente por meio das raízes
e translocar para biomassa vegetal
Armazenamento do contaminante nas raízes
ou em outros órgãos, sem modificação nas
moléculas do xenobiótico (aprisionamento).
Redução da mobilidade e biodisponibilidade
dos poluentes no ambiente, seja por efeitos
físicos ou químicos
Bioconversão do contaminante em formas
menos tóxicas ou não-tóxicas dentro de
tecidos vegetais através da atividade
enzimática interna. Em alguns casos a
transformação ocorre de forma intensa,
resultando na compelta mineralização do
xenobiótico.
Extração e captura do
contaminante
Contenção
Contenção
Remediação por
destruição
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Fitovolatilização
Rizodegradação
Rizoestabilização
Capacidade das plantas em capturar,
translocar e subsequentemente volatilizar o
contaminante pela transpiração.
Extração do
contaminante e
liberação para o ar
Biodegradação
do
contaminante
pela
comunidade microbiana associada à rizosfera
da espécie vegetal.
Imobilização, lignificação ou humificação do
contaminante na rizosfera da planta, deixando
o composto inativo no solo, mesmo que sua
estrutura molecular esteja preservada.
Remediação por
destruição
Contenção
Fonte: Elaborado pelos autores a partir de ITRC (2009) e PROCÓPIO et al. (2009).
A aplicação e desempenho de fitotecnologias variam amplamente de acordo
com a espécie vegetal, nível de contaminação, tipo de solo, clima e outros fatores. A
fitorremediação pode se delongar mais que outras tecnologias de remediação,
porque as plantas precisam de raízes e biomassa bem desenvolvidas, por isso
dependendo do caso é possível aplicá-la subsequentemente a outros métodos in
situ (GUPTA et al., 2016).
Outra recomendação é testar a potencial eficácia da fitotecnologia em escala
de laboratório e estudos de campo piloto antes da aplicação em grande escala. Isto
porque os estudos de laboratório podem determinar se o contaminante alvo pode ser
removido em condições ideais. Se o estudo de laboratório for bem sucedido, o
estudo piloto irá demonstrar se as condições naturais são compatíveis com as
plantas selecionadas (CHAUDHRY et al., 2002, 2011; ITRC, 2009).
Apesar do número de pesquisas em fitorremediação de pesticidas no Brasil
ainda ser bem reduzido a projeção é de crescimento, tendo em vista as condições
climáticas favoráveis que o país dispõe. Supostamente, PROCÓPIO et al. (2009)
acreditam que os primeiros estudos sobre fitorremediação no Brasil foi o de
CORSEUIL & MORENO (2001) que investigaram o potencial fitorremediador da
espécie Salix babylonica em aquíferos contaminados por gasolina. Já o primeiro
herbicida estudado em um programa sistemático de fitorremediação no país foi o
tebuthiuron (PIRES et al. 2005).
SCRAMIN et al. (2001) identificaram espécies vegetais tolerantes aos
herbicidas comumente utilizados em áreas de cultivo de cana-de-açúcar no Estado
de São Paulo. As espécies mais frequentes foram plantas daninhas persistentes,
são elas: Cynodon dactylon, Cyperu rotundus, Digitaria horizontalis, Commelina
benghalensis, Brachiaria decumbens, Euphorbia heterophyla, Chamaesyce hirta e
Chamaesyce hyssopifolia.
PIRES et al. (2005), investigaram a fitorremediação de solo contaminado com
diferentes níveis de tebuthiuron, utilizando como espécie indicadora do herbicida a
Crotalaria juncea. As espécies vegetais de feijão-de-porco e feijão-guandu
apresentaram melhor desempenho na remediação de solo com até 1,0 kg ha-1 de
tebuthiuron, em seguida ficaram o milheto e mucuna-preta com capacidade
fitorremediadora para solos com baixos níveis de tebuthiuron, até 0,5 kg ha-1. Os
estudos de ARTHUR et al. (2000), evidenciaram que a meia vida da atrazina em
solo rizosférico de K. scoparia foi de 50 dias enquanto que no solo não vegetado foi
de 193 dias.
Diversos experimentos tem sido realizados para verificar o potencial
remediador de compostos tóxicos por plantas, assim como o mecanismo envolvido
no processo. O Quadro 2 apresenta alguns desses experimentos realizados com
diferentes espécies vegetais para remediação de pesticidas.
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2016
QUADRO 2 - Biodegradação de pesticidas por diferentes espécies vegetais
PESTICIDA
ESPÉCIE VEGETAL
COMENTÁRIO
Trifloxysulfuron
-Sodium
Calopogonium
mucunoides,
Crotalaria juncea,
Crotalaria spectabilis,
Vicia sativa, Cajanus
cajan, Canavalia
ensiformis, Medicago
sativa, Dolichus lab
lab, Penisetum
glaucum, Stylosantes
guianensis, Mucuna
deeringiana, Mucuna
cinereum, Mucuna
aterrima, Raphanus
sativus e Lupinus
albus,
Cajanus cajan,
Canavalia
ensiformes, Dolichos
lablab, Pannisetum
glaucum,
Estizolobium
deeringianum,
Estizolobium
aterrimum e Lupinus
albus
K. Scoparia
Após 80 dias de tratamento com as espécies
vegetais, foi semeado como planta
bioindicadora do herbicida a Phaseolus
vulgaris. A espécie bioindicadora apresentou
melhor desenvolvimento e menor fitotoxicidade
quando cultivada nos solos previamente
tratados pelas espécies M. aterrima e C.
ensiformis. Não realizou-se análise química
para verificar o nível do herbicida no solo e/ou
planta.
Tebuthiuron
Atrazine,
Metolachlor e
Trifluralin
Nenhuma das espécies avaliadas cresceu em
solo que recebeu dose de tebuthiuron 1,5 kg
-1
ha . A espécie bioindicadora do herbicida, A.
strigosa, apresentou menores sintomas de
fitotoxicidade, maior altura e biomassa quando
cultivada após o tratamento do solo, por 60
dias, com as espécies C. ensiforme e L. albus
-1
-1
nas doses 1,0 kg ha e 0,5 kg ha de
tebuthiuron, respectivamente.
REFERÊ
NCIA
PROCÓ
PIO et al.
(2005)
PIRES et
al. (2005)
A degradação de atrazine, metolachlor e
ANDERS
trifluralin foi significativamente maior em solos
ON et al.
rizosféricos de K. scoparia que em solos não(1994)
vegetados.
Os resíduos de atrazina foram inferiores no solo
vegetado com milho do que no solo não
IBRAHIM
vegetado. A parte aérea e comprimento da raiz
Zea mays
Atrazina
et al.
de trigo semeado no solo previamente tratado
(2013)
com milho foram mais altos em relação ao não
vegetado.
As plantas não influenciaram os níveis de
pesticidas nos solos com o tempo. Em 60 dias,
MITTON
tomate, girassol, soja
as plantas de girassol apresentaram os mais
Endosulfan
et al.
e alfafa
altos níveis de pesticidas nas raízes e folhas, e
(2016)
também a maior capacidade de fitoextração do
contaminante.
Não houve análise química para verificar o nível
do herbicida no solo, a avaliação foi feita
cultivando uma espécie bioindicadora do
Crotalaria juncea,
pesticida. A espécie P. glaucum apresentou
MALADÃ
Canavalia ensiformis,
Sulfentrazone
menores sintomas de fitotoxicidade, maior
O et al.
Cajanus cajan e
ganho em biomassa e maior altura quando
(2013)
Cajanus cajan (anão)
cultivada após a C. junce. Dentre as espécies
testadas a que apresentou maior capacidade de
fitorremediar o sulfentrazone foi a C. juncea.
Não houve análise química para verificar o
nível do herbicida no solo, a avaliação foi feita
cultivando uma espécie bioindicadora. Quando
SILVA et
Eleusine coracana
Picloram
se cultivou soja como planta indicadora, após o al. (2012)
tratamento do solo com Eleusine coracan por
100 dias, o herbicida ainda permanecia em
AGRARIAN ACADEMY, Centro Científico Conhecer - Goiânia, v.3, n.05; p. 33
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14C- Atrazina e
14Cmetolachlor
K. Scoparia, Nepeta
cataria, Carduus
nutans
Simazina
Acorus gramenius e
Pontederia cordata,
Metalaxil e
Simazina
Typha latifolia
Imidacloprid
Plantago major L.
Cianofos
Plantago major L.
Ricinus Communis
DDT
Tomate, girassol,
soja e alfafa
Atrazina e
Simazina
Lolium Perenne,
Festuca arundinacae,
(Pennisetum
clandestinum,, Allium
sp.
concentrações suficientes no solo para ser
absorvido pelas plantas de soja sem causarlhes danos.
Dentre as espécies testadas a K. scoparia
apresentou maior mineralização de 14Catrazina (62,1% do aplicado) seguida por
Carduus nutans (33,1%) e Nepeta cataria
(24,1%). Para a mineralização do metolachlor
nenhuma das amostras de solo rizosférico
exibiu resposta positiva.
A atividade de simazina na solução foi reduzida
a 45 e 34% , em sete dias na presença de A.
gramenius e P. cordata, respectivamente.
A espécie de cacto Typha latifolia foi capaz de
reduzir 34 e 64% da atividade do fungicida
metalaxyl e do herbicida simazine,
respectivamente, após sete dias.
O imidacloprid pode ser captado pela planta
Plantago major L. através da adsorção ou
absorção das raízes e, posteriormente,
transformado em outra parte do planta (como
folhas) por meio dos mecanismos de
fitoacumulação ou fitotransformação.
Dentre os agentes testados para melhorar a
solubilização de cianofos (dióxido de silício
solúvel (SiO2), 2-hidroxipropil-beta-ciclodextrina,
ácido húmico, mono-oleato de polioxietileno
sorbitano e farelo de arroz), o SiO2 apresentou
melhor eficiência no processo de
fitoremediação por Plantago major L.,
aumentando sua capacidade de remoção de
45,9% para 74,05%.
As concentrações médias de absorção e
acumulação de DDT em folha, caule e raiz
-1
foram de 0,37, 0,43 e 70,51 mg kg ,
respectivamente. Os resultados indicaram que
a Ricinus communis possui grande potencial
para remover DDT de solos contaminados,
devido seu rápido crescimento, elevada
biomassa, forte absorção e acumulação do
composto.
Os níveis de DDT no solo reduziram após 60
dias de crescimento das plantas, sendo que o
tomate foi a espécie mais eficazes na remoção.
Somente a P. clandestinum foi capaz de
sobreviver em solo contaminado com o
herbicida. Atrazina e simazina foram
degradados mais rapidamente em solo
contaminado e vegetado com P. clandestinum
do que no solo não vegetado. Dentro de 80
dias, cerca de 45% e 52% de atrazina e
simazina, respectivamente, foram degradados
no solo vegetado com P. clandestinum
enquanto que apenas 22% e 20% dos
respectivos pesticidas, foram degradados no
solo sem vegetação. Durante o período
experimental a biomassa microbiana e atividade
de desidrogenase foi sete vezes superior no
solo vegetado.
Fonte: Elaborado pelos autores
AGRARIAN ACADEMY, Centro Científico Conhecer - Goiânia, v.3, n.05; p. 34
2016
ANDERS
ON &
COATS
(1995)
WILSON
et al.
(2000a)
WILSON
et al.
(2000b)
ROMEH,
(2010)
ROMEH
(2015)
HUANG
et al.
(2011)
MITTON
A et al.
(2014)
SINGH et
al.,
(2004)
Um dos poucos estudos sobre fitorremediação em escala de campo e
laboratório foi realizado por FERRO et al. (1999). O objetivo foi comparar mudanças
na concentração de pentaclorofenol (PCP) e hidrocarbonetos aromáticos policíclicos
(HAP) em função do tempo. O solo usado no estudo foi retirado de um sítio já
contaminado com os xenobióticos, a partir das análises químicas foi possível
verificar o nível de contaminação de cada composto no solo. Estudo preliminar com
três espécies foi realizado para verificar a capacidade de cada planta em germinar e
crescer no solo contaminado por PCP e HAP. A espécie que apresentou o melhor
desempenho foi a Lolium perenne. Tanto em campo quanto na casa de vegetação, o
solo contaminado (pH 6,5) foi submetido a três tipos de tratamentos, a saber: T1solo alterado com nutrientes (e.g. Nitrogênio, Fósforo, Potássio, Enxofre, Ferro) e
vegetado com L. perenne, T2- solo alterado com nutrientes e não- vegetado e T3solo não alterado e não vegetado.
Amostras de solo (metade superior e inferior) de cada réplica da casa de
vegetação foram coletadas nos dias 64, 130, 189, 258 e 330 para avaliação do nível
de contaminante. No campo as amostras de solo (1-15 cm e 15-30 cm) foram
coletadas nos dias 41, 93, 125, 179, e 242 para análise. As parcelas experimentais
no campo mediam 24 metros (m) de comprimento por 3,6 m de largura e quatro
réplicas. Na casa de vegetação o solo foi colocado em colunas de vidro medindo
8x50 cm.
Na casa de vegetação, houve diferença estatística significativa entre T1 e T2,
em todos os tempos de avaliação para fluoranteno, pireno, e chrysene, sugerindo a
rizodegradação destes compostos. Diferenças significativas entre T2 e T3 foram
obtidas para o pireno, indicando que os nutrientes estimularam a biodegradação
deste contaminante. A análise de dados do campo revelaram redução dos
contaminantes em função do tempo assim como observado na casa de vegetação.
MITTON et al. (2016) investigaram o potencial fitorremediador de endosulfan
por espécies de tomate, girassol, soja e alfafa em casa de vegetação. Foi avaliado o
nível de contaminante nas plantas e solo e para avaliação da atividade microbiana
determinou-se a atividade de desidrogenase no solo. Antes de iniciar o experimento
as amostras de solo foram secas ao ar até peso constante, moída para se obter uma
matriz homogênea e mantida a 4° C. O endolsufan fo i dissolvido em acetona até a
obtenção da concentração de 10 µg g-1, depois que o solvente foi evaporado o solo
contaminado foi agitado por 30 dias para completa distribuição do pesticida no solo e
subsequentemente as amostras foram mantidas durante uma semana a temperatura
ambiente para posteriormente serem utilizadas nas experiências de fitorremediação.
O tratamento foi composto por solo vegetado e não vegetado, quatro
espécies, uma dose de endosulfan, dois tempos de avaliação (15 e 60 dias) e três
réplicas. Foram semeadas 10 sementes em cada pote de plástico retangular
(coberto com folha de alumínio) medindo 6000 cm³ contendo 1000 g de solo em
condições de estufa ( 10-26°C e fotoperíodo luz:esc uro 14:10 horas). Foram
coletadas e congeladas a -80° C amostras de solo, s olo rizosférico, de duas a três
plantas/vaso em cada tempo de avaliação (raiz, caule e folha = única amostra) para
posterior análise química de pesticida. As espécies de girassol apresentaram bom
desempenho na produção de biomassa, maiores níveis de endolsufan nas raízes e
folhas, assim como a maior capacidade de fitoextração do pesticida, aos 60 dias. A
atividade desidrogenase no solo com plantas e solo rizosférico foi maior aos 15 dias
de crescimento que aos 60 dias, para todas as espécies, exceto no solo rizosférico
do tomate (MITTON et al., 2016).
AGRARIAN ACADEMY, Centro Científico Conhecer - Goiânia, v.3, n.05; p. 35
2016
Adotar estratégias destinadas a aumentar a eficácia da fitorremediação tem
sido amplamente estudado por diversos pesquisadores (CONTRERAS-RAMOS et
al., 2008; DELGADO-MORENO & PEÑA, 2009; HUANG et al., 2011; ROMEH,
2015). A mobilidade e biodisponibilidade dos compostos xenobióticos no solo pode
ser controlada por alterações orgânica ou inorgânica, sendo que a primeira
apresenta vantagens mais eficazes sobre a segunda. Estas alterações em solos
contaminados estimulam a produção de biomassa vegetal, aumentam a distribuição
das raízes e sobrevivência da planta, biodisponibilizam os contaminantes e seus
metabólitos às plantas melhorando a eficiência da fitoextração (EEVERS et al.,
2016). Dentre os aditivos orgânicos mais relatados em processo de fitorremediação
estão os resíduos agro-industriais, substâncias húmicas, biochar e matéria orgânica
de fácil decomposição. Os extratos de plantas e exsudados, também apresentam
benefícios à estrutura e características do solo, ao crescimento das plantas e na
biodisponibilização do contaminante.
Alguns estudos recentes mostraram que a aplicação de biocarvão (biochar)
em solos contaminados consegue imobilizar a ação dos xenobióticos no solo,
limitando a biodisponibilidade e fitotoxicidade, além de melhorar o desenvolvimento
das plantas (NAMGAY et al., 2010; YU et al., 2010; CUI et al., 2011; JONES &
OBURGER, 2011), entretanto, as informações sobre o funcionamento das plantas
fitorremediadoras na presença de biocarvão ainda são escassas.
Requisitos para seleção de plantas
A seleção de espécies antecede a introdução de um programa ou
experimento de fitorremediação. É fundamental também conhecer as características
físicas e químicas do contaminante, o solo, condições climáticas do local e
topografia. Qualquer fator que limite ou interfira negativamente no desempenho das
plantas fiorremediadoras precisa ser reduzido. As espécies vegetais precisam dispor
de algumas características específicas para se obter sucesso em programas ou
experimentos de fitorremediação. Não é necessário que a mesma espécie reuna
todas as características apresentadas no Quadro 3, porém quanto mais atributos
possuir maior a probabilidade de sucesso no processo de fitorremediação (ACCIOLY
& SIQUEIRA, 2000).
QUADRO 3 - Características importantes de espécies vegetais para fitorremediação
de solos contaminados
Sistema radicular bem ramificado e denso
Elevada taxa de crescimento e produção de biomassa na parte aérea.
Capacidade transpiratória elevada, especialmente em árvores e plantas perenes.
Elevada taxa de exsudação radicular.
Resistente a pragas e doenças.
Adaptada ao local a ser remediado (clima e solo).
Fixação biológica de nitrogênio atmosférico.
Alta associação com fungos micorrízicos.
Quando necessário, ser de fácil controle ou erradicação posterior.
Fácil aquisição ou multiplicação de propágulos.
Ocorrência natural em áreas contaminadas (não é pré requisito).
Capacidade de absorção, concentração e/ou metabolização do contaminante, tolerância aos
efeitos negativos do composto tóxico.
Fácil cultivo e colheita ( quando necessário remoção)
Fonte: Elaborado pelos autores a partir de FERRO et al. (1999), ACCIOLY & SIQUEIRA
(2000) e CHAUDHRY et al. (2011).
AGRARIAN ACADEMY, Centro Científico Conhecer - Goiânia, v.3, n.05; p. 36
2016
Vantagens e limitações das fitotecnologias
O método de fitorremediação apresenta inúmeras vantagens em relação a
outras estratégias corretivas convencionais que envolve escavação, incineração,
armazenamento off-site, lavagem de solos (MASSOUD et al., 2010). A
fitorremediação ocorre sem perturbar a microflora e fauna existente no solo e utiliza
a própia capacidade natural do ambiente para se restabelecer. As plantas também
estimulam a atividade das comunidades microbianas na rizosfera por meio dos
exsudatos radiculares, permitindo aos microrganismos degradar uma série de
compostos orgânicos (HUSSAIN et al., 2007).
Quanto aos benefícios econômicos, o custo aproximado para tratar uma
tonelada (ton) de solo pela técnica de aterro ou incineração fica em torno de $200–
$1500 contra aproximadamente $ 10- $ 50 / ton na fitorremediação (HUSSAIN et al.,
2007b). Estão descritos no Quadro 4 os diversos benefícios das fitotecnologias.
QUADRO 4 – Vantagens das fitotecnologias
VANTAGENS
As propriedades, físicas, químicas e biológicas do solo são preservadas e provavelmente
melhoradas.
As plantas fornecem cobertura ao solo reduzindo ou evitando a erosão eólica, hídrica e poeiras
fugitivas, além disso as raízes ajudam na estabilização do solo.
Matéria orgânica, nutrientes e oxigênio são adicionados ao solo através das plantas e atividade
microbiana melhorando a qualidade geral e textura do solo.
Os custos de operação e manutenção são normalmente inferiores aos métodos tradicionais.
As plantas podem melhorar a estética do sitio.
Solução pode ser aplicável em locais remotos.
Fitotecnologias podem ser utilizadas em combinação com outras tecnologias e objetivos de
mitigação de impactos.
A capacidade da planta em remover ou degradar o pesticida pode ser aumentada por meio da
manipulação genética
Potencial de criar novos habitats ou complementar habitat existente quando a vegetação for
perene.
Potencial de reutilização/restauração do espaço ao da fitorremediação
Pode ser aplicada em áreas extensas.
Possibilidade de permanência das plantas no local, de acordo com o mecanismo f utilizado pela
espécie vegetal
Fonte: Elaborado pelos autores a partir de PROCÓPIO (2009) e ITRC (2009).
Embora a fitorremediação seja uma biotecnologia com profusas vantagens,
ainda existem limitações que precisam ser superadas e levadas em consideração
antes de iniciar o processo. Algumas dessas limitações ou desvantagens estão
descritas no Quadro 5.
QUADRO 5 - Limitações na aplicação de fitotecnologias
LIMITAÇÕES
A absorção e translocação de poluentes orgânicos do solo através da raíz e folhas das plantas
pode ser limitada por compostos que são pouco hidrofóbico.
Em situações de baixa concentração e ampla distribuição do contaminante, a fitorremediação pode
apresentar baixo impacto (CHAUDHRY et al.(2011). Já a ITRC (2009) alega que as fitotecnologias
são melhor aplicadas em locais com baixo a níveis moderados de contaminação.
O crescimento das plantas dependente de fatores climáticos e edáficos.
Dificuldade na seleção de plantas tolerantes ao contaminante.
Um período de tempo mais longo que tecnologias tradicionais pode ser necessário para alcançar
AGRARIAN ACADEMY, Centro Científico Conhecer - Goiânia, v.3, n.05; p. 37
2016
uma remediação eficaz.
É primordial que o composto tóxico
esteja disponível ao sistema radicular das plantas
fitorremediadoras.
Em alguns casos é necessário a remoção das espécies fitorremediadoras do local.
A fitotransformação ou rizotransformação do contaminante pode resultar em metabólitos mais
tóxicos ou perturbadores que o composto inicial.
A presença do contaminante ou metabólito tóxico na parte aérea das plantas pode contribuir com a
contaminação da cadeia alimentar.
Herbivoria (insectos e / ou animais).
Agentes patogénicos das plantas.
Competição entre espécies de plantas daninhas que são mais adaptadas ao local.
Uma análise de risco pode ser necessária antes da eliminação de material vegetal contaminado.
Altas concentrações de contaminante pode ser fitotóxico e inibir ou retardar o crescimento das
plantas.
Alterações e práticas de cultivo podem exercer efeitos indesejados sobre a mobilidade do
contaminante no ambiente.
Amostragem e análise de tecidos e núcleo de plantas pode ser necessária para verificar problemas
de transferência do contaminante dentro da planta.
Fonte: Elaborado pelos autores a partir de PROCÓPIO et al. (2009) e CHAUDHRY et al.
(2011).
Depreende-se a partir destas limitações a necessidade de integrar a
fitorremediação com outras tecnologias, assim como dar um destino mais profícuo à
biomassa produzida, como por exemplo, produção de energia. É necessário que
pesquisas se concentrem em descobrir métodos de aumentar a absorção e
degradação de pesticidas pelas plantas. Como já é manifesto que a atividade
microbiana na rizosfera coadjuva com a biodisponibilização de resíduos de
pesticidas no solo aumentando a absorção e transformação dos compostos pelas
plantas, possivelmente uma combinação entre biorremediação microbiana e
fitorremediação seja mais bem sucedido no campo (HUSSAIN et al., 2007).
Vermirremediação
As minhocas possuem função importante na formação do solo porque ajudam
na decomposição de resíduos orgânicos e ciclagem de nutrientes, melhoram a
estrutura, fertilidade, capacidade de infiltração e retenção de água e ar do solo,
além de proporcionar o transporte de microrganismos e nutrientes no solo através
dos canais formados durante o deslocamento (RIVERO et al., 2016).
Durante o processo de digestão as minhocas conseguem alterar as
características físicas e químicas do solo, e o material excretado por elas contém
elevada concentração de nutrientes que ajuda na formação do húmus e melhora a
fertilidade do solo (TEJADA & MASCIANDARO, 2011).
Sabe-se que a acessibilidade ou disponibilidade de contaminantes aos
microrganismos e plantas são muitas vezes limitada (MOON et al., 2013). O termo
vermirremediação, do inglês vermiremediation, tem sido recentemente utilizado para
indicar o uso de minhocas no processo de remoção de compostos xenobióticos do
solo, ou quando elas aceleram/ajudam na degradação desses contaminantes,
tornado-os mais biodisponíveis à ação dos microrganismos e plantas (SINHA et al.,
2008; TEJADA & MASCIANDARO, 2011; HERNÁNDEZ-CASTELLANOS et al.,
2013).
EIJSACKERS (2010) relatou que diversos fatores influenciam a colonização
de minhocas em solos contaminados, como as características físicas e químicas do
solo, presença e quantidade adequada de matéria orgânica, a ecologia da minhoca
AGRARIAN ACADEMY, Centro Científico Conhecer - Goiânia, v.3, n.05; p. 38
2016
(endogeica, epigeica, anécicas) e tolerância ao composto xenobiótico. Sabe-se que
os pesticidas causam muitos efeitos negativos na sobrevivência e reprodução de
minhocas, especialmente em concentrações mais elevadas. SUN et al. (2011)
relataram uma diminuição no peso de E. andrei após 28 dias de exposição a
diferentes concentrações de dimetoato, espirodiclofeno e mistura de ambos. A
redução não foi estatisticamente significativa, entretanto o decréscimo no peso foi
diretamente proporcional ao aumento das concentrações dos pesticidas.
BUCH et al. (2013) investigaram a toxicidade de três pesticidas [carbendazim
(1-100 mg kg-1), carbofurano (25-32 mg kg-1) e glifosato (7-47 mg kg-1)] sobre as
espécies de E. andrei e P. corethrurus. Estes observaram elevada taxa de
mortalidade, (70-90%) nas concentrações mais altas de carbendazim e carbofuran,
mas nenhum efeito negativo foi observado na presença de glifosato. Espécies de
minhocas, como L. terrestris apresentaram tolerância aos contaminantes isoproturão
em altas concentrações (500 mg kg-1), longo período de exposição e sem
alimentação (DENDOOVEN et al., 2011).
Algumas pesquisas têm demonstrado que determinadas espécies de
minhocas como Eisenia fetida são capazes de bioacumular pesticidas em seu tecido
(ANDRÉA & PAPINI, 2001; ANDRÉA et al., 2004, 2015; KELSEY et al., 2011;). A
bioacumulação de pesticidas, metais, derivados do petróleo, e outros xenobióticos
em minhocas variam de acordo com a espécie, contaminante, concentração, tempo
de contato e características físicas e químicas do solo. Quando as minhocas são
expostas a solos contaminados diversas são as reações evidenciadas por elas, a
saber: efeitos fisiológicos e deformações, variações da biomassa e peso de casulos,
reações comportamentais de espiralamento, mudanças na capacidade de
escavação, rejeição ao solo contaminado, baixa reprodução e morte (ANDRÉA et
al., 2015; RODRIGUEZ-CAMPOS et al., 2014).
Em uma área contaminada por petróleo, HERNÁNDEZ-CASTELLANOS et al.
(2013) encontraram uma concentração de 39 mg kg -1 de benzo(a)pireno no solo.
Neste ambiente contaminado a espécie de minhoca mais abundante (75%) foi a
Pontoscolex corethrurus. A ausência de minhocas em um ecossistema pode ser
sinal de distúrbio ambiental ou contaminação do solo, entretanto a colonização ou
abundânica de determinadas espécies de minhocas em ambientes contaminados é
sugestivo de alta tolerância e plasticidade da espécie ao contaminante (SILVA &
VAN GESTEL, 2009; GEISSEN et al., 2008; RODRIGUEZ-CAMPOS et al., 2014),
podendo ser utilizada para vermirremediação.
Efeitos positivos de diferentes espécies de minhocas na remoção de distintos
contaminantes como pesticidas, metais pesados e petróleo, tem sido relatados em
muitos estudos (FARENHORST et al. 2000; SINGER et al., 2001; LANGENBACH et
al., 2002; LUEPROMCHAI et al., 2002; BINET et al., 2006; CONTRERAS-RAMOS et
al., 2008; GEISSEN et al., 2008; HICKMAN & REID, 2008; KELSEY et al., 2011;
TEJADA & MASCIANDARO, 2011). O Quadro 6 apresenta algumas espécies de
minhocas testadas para remoção de contaminantes orgânicos do solo relatados por
diversos autores.
AGRARIAN ACADEMY, Centro Científico Conhecer - Goiânia, v.3, n.05; p. 39
2016
QUADRO 6 - Remoção de contaminantes orgânicos do solo por diferentes espécies
de minhocas
CONTAMINANT
E
ESPÉCIE
MINHOCA
Simazina
Eisenia
Fetida
Atrazina
Lumbricus
terrestris L
Dicofol
Pontoscolex
corethrurus
Atrazina
Lumbricus
terrestris e
Aporrectodea
caliginosa
Glifosato
Eisenia
Fetida
Antraceno
Eisenia
Fetida
COMENTÁRIO
REFERÊNCIA
A CL50 (14 dias) foi de de 54 mg IA kg-1 de
solo. Quando expostas a concentrações
menores que a CL50, as minhocas
acumularam o composto e/ou seus
metabólitos nos seus tecidos e
influenciaram significativamente a
ANDRÉA &
formação de [14C]-resíduos não-extraíveis
PAPINI (2001)
ou ligados ao solo, totalizando
respectivamente, 22,8 e 33,5 % em solos
com e sem minhocas. A presença de
minhocas tornou o composto mais
disponível no ambiente.
Solo com e sem minhocas foi incubado em
microcosmo a 12 ou 30° C. A atrazina foi
dissipada e mineralizada mais rapidamente
FARENHORST
no solo contendo minhocas do que naquele
et al. (2000)
sem minhocas. A presença dos vermes
acelerou a formação de 14C-resíduo de
atrazina não extraível ou ligado ao solo.
A presença das minhocas não alterou a
distribuição do herbicida nas diferentes
camadas do solo. As minhocas
incorporaram 14C-dicofol na ordem de 2,5
dpm mg-1 em seu corpo, entretanto, não
houve bioacumulação. Na camada de 0-1 cm
de solo sem a presença de minhocas
LANGENBAC
recuperou-se 75% da radioatividade
H et al. (2002)
enquanto que no solo com minhocas, a
recuperação foi de 66%. A fertilidade do solo
foi aumentada na presença dos vermes,
sendo que maiores valores de
macroelementos como fósforo (P) e potássio
(K) foram encontrados no solo com minhocas.
A presença de minhocas aumentou
significativamente a atividade microbiana do
solo. Entretanto, a mineralização de atrazina
BINET et al.
de 14CO2-C foi reduzida de 15,2 para 11,7%
(2006)
em 86 dias nos solos com a presença dos
vermes. As minhocas facilitaram a formação
de resíduos não extraíveis de atrazina dentro
dos microscosmos.
A presença das minhocas não alterou a
distribuição de glifosato no solo. Tanto no
solo com e sem minhocas a quantidade de
14C-resíduos extraíveis foi maior nas
amostras de solo mantidas por dois meses
ANDRÉA et
comparando-se com aquelas mantidas por
al. (2004)
quatro meses, aproximadamente 40 e 20%,
respectivamente.
O maior tempo de permanência do pesticida
no solo favoreceu a formação de 14Cresíduos ligados ou não extraíveis.
Após 28 dias de tratamentos sem e com
COUTIÑOminhocas a remoção de antraceno foi de 41
GONZÁLEZ
e 93%, respectivamente.
et al. (2010)
AGRARIAN ACADEMY, Centro Científico Conhecer - Goiânia, v.3, n.05; p. 40
2016
Simazina e
Paraquat
Eisenia
Fetida
Atrazina,
Isotropuron,
Dicamba
A. longa
Pireno
Eisenia fetida
Fenantreno
Fluoranteno
Eisenia fetida
A recuperação de radiocarbono na presença
e ausência de minhocas foi de 90 e 100 %,
respectivamente. As minhocas
bioacumularam resíduos e/ou metabólitos dos
herbicidas em seu tecido durante os 30 e 90
dias de exposição.
Houve redução de 40, 2 e 15% da atrazina,
isotropuron e dicamba, respectivamente, em
solos com a presença de minhocas, já no solo
sem a presença dos vermes a redução dos
respectivos pesticidas foram de apenas 1, 2 e
5%.
Nos solos que continham minhocas a
redução do contaminante foi de 91%, já no
solo sem a presença de minhocas a redução
foi de apenas 36%. Não houve alimentação.
No solo alterado com 10% de matéria
orgânica (MO) a remoção de fenantreno e
fluoranteno na presença de minhocas foi de
95 e 75%, respectivamente, já no solo sem
minhocas a remoção para os respectivos
compostos foi de 74 e 5,2%
No solo alterado com 40% de MO a remoção
de fenatreno permaneneu inalterado nos dois
tratamentos, já a taxa de fluoranteno na
presença e ausência dos vermes subiu para
84 e 26%, repectivamente
Minhocas da espécie P. corethurus foram
adicionadas em um solo (estéril e não estéril)
contaminado com 100 mg de benzo pireno
(BaP) kg−1 e alterado com duas espécies
diferentes de leguminosas. Após 112 dias, as
minhocas conseguiram remover 26,6 mg kg-1
de BAP em solo esterilizado, sendo que esta
taxa aumentou para 35,7 e 34,2 mg kg-1 de
BAP quando o solo foi alteração com as
leguminosas B. humidicola e M. pruriens,
respectivamente. Em solo não esterelizado,
os microrganismos autóctones removeram
9,1 mg kg-1 de BAP e com a aplicação de B.
humidicola a remoção aumentou para 18,0
mg kg-1 BaP
PAPINI &
ANDRÉA
(2004)
GEVAO et al.
(2001)
SUAN et al.
(2011)
EIJSACKERS
et al., 2001
HERNÁNDEZ
CASTELLAN
OS et al.
(2013)
Benzo-pireno
Pontoscolex
corethrurus
p,p'-DDE
Eisenia
fetida,
Lumbricus
terrestris e
Apporectode
a caliginosa
em interação
com
Cucurbita
pepo ssp.e
C. ssp.
ovifera
A fitoextração por C. pepo aumentou cerca
de 25% na presença de qualquer uma das
espécies de minhocas testadas em relação
ao controle (plantas cultivadas isoladamente).
Absorção do composto pela C. pepo (ssp.
ovifera) não foi afetada pela minhocas. A
presença das plantas também influenciou a
bioacumulação do composto pelas minhocas,
os níveis de p,p'-DDE na E. fetida em solo
vegetado com C. pepo diminuiu 50%.
KELSEY et al.
(2011)
Eisenia fetida
Nos solos que continham minhocas a
redução do contaminante foi de 70%, já no
solo sem a presença de minhocas a redução
foi de apenas 24%. Não houve alimentação
durante os 90 dias de experimento.
TEJADA &
MASCIANDA
RO
(2011)
Benzo(a)pireno
Fonte: Elaborado pelos autores.
AGRARIAN ACADEMY, Centro Científico Conhecer - Goiânia, v.3, n.05; p. 41
2016
Observa-se a partir do Quadro 6 que as minhocas apresentam vantagens em
sistema de remediação de solos contaminados com compostos orgânicos. Altas
taxas de remoção de contaminantes foram relatadas por vários autores que testaram
espécies como E. fetida, A. longa, L. terrestris, A. caliginosa, P. corethrurus entre
outras. Até o momento a maioria dos estudos sobre vermirremediação foram feitos
com E. fetida, espécie epigeica de clima temperado, raros são os trabalhos
envolvendo E. andrei e P. corethurus, essa última nativa de região tropical (BUCH
et al., 2013), entretanto as espécies endogeicas e anécicas são mais apropriadas
para este tipo de estudo.
Alguns autores utilizaram espécies de minhocas, como a P. corethrurus
(endogeica) e Pheretina hawayana (anécica) para vermirremediação de
contaminantes como o carbendazim, carbofurano, glifosato e aroclor 1242 (BUCH et
al., 2013; HERNÁNDEZ-CASTELLANOS et al., 2013; LUEPROMCHAI et al., 2002).
As minhocas foram tolerantes a altas concentrações dos contaminantes (≥100 mg
kg-1), além disso as maiores taxas de degradação dos compostos foram encontradas
em solos com a presença dos vermes.
O uso das minhocas em associação com microrganismos e plantas é uma
alternativa promissora que tem potencializado o processo de remoção de
contaminantes no solo (CONTRERAS-RAMOS et al., 2008; KELSEY et al., 2011)
esta tecnologia necessita ser mais explorada a partir de diferentes espécies de
minhocas e contaminantes.
Vantagens e limitações da vermirremediação
As características das minhocas e sua ecologia (epigeicas, endogeica e
anécica) precisam ser levadas em consideração antes de iniciar a remediação de
solos contaminados. As epigeicas restringem suas atividades à camada mais
superficial do solo, alimentam-se de matéria orgânica fresca e não ingerem solo (i.e
E, andrei e E. fétida) (LAVELLE, 1995). Espécies epigeicas podem ser utilizadas em
sistemas em que a construção de túneis e escavação seja pouco necessário.
As espécies endogeicas (i.e Pontoscolex corethrurus) consomem mais solo e
conseguem retirar os nutrientes da matéria orgânica decomposta. São mais
indicadas nos casos em que a escavação mais profunda e horizontal se faz
necessária (HICKMAN & REID, 2008). As anécicas (i.e Lumbricus terrestris) formam
galerias e túneis permanentes e semipermanentes nos solos, se locomovem até a
superfície para alimentar de restos vegetais e outros tipos de matéria orgânica em
decomposição. As espécies que escavam até camadas mais profundas podem
interferir na distribuição do contaminante no solo, melhorar a aeração e tornar o
composto mais disponível no ambiente (HICKMAN & REID, 2008; BUCH et al.,
2013).
Algumas características como plasticidade e capacidade de adaptação são
responsáveis pelas altas taxas de sobrevivência das minhocas (epigeica, endogeica
e anécica) em condições ambientais extremas. As minhocas conseguem sobreviver
em ambientes com valores de pH distintos (4,3 a 9,2) e em altas e baixas
temperaturas (-4 a 40°C) (SINGH et al., 2004; CONTR ERAS-RAMOS et al., 2005).
Existe uma variedade de resíduos orgânicos que podem ser utilizados para o cultivo
desses macrorganismos que são fáceis de serem encontrados, como estrume de
animais, lodo de esgoto e alguns resíduos industriais (MOON et al., 2013).
Vários autores apontaram alguns fatores limitantes para implantação da
vermirremediação (TEJADA & MASCIANDARO, 2011; EIJSACKERS, 2010;
BERNARD et al., 2012;), a saber:
AGRARIAN ACADEMY, Centro Científico Conhecer - Goiânia, v.3, n.05; p. 42
2016
•
•
Minhocas necessitam de comida suficiente para sobreviverem e se reproduzirem;
Condições extremas como elevado pH, sal e altas concentrações de metais
pesados e/ou contaminantes orgânicos pode inibir a atividade das minhocas ou
até mesmo matá-las;
• As condições climáticas devem ser adequadas à espécie;
• A umidade deve ser consideravelmente alta (8-57% capacidade de campo);
• Alto valor comercial das minhocas;
Pode-se dizer que a principal
limitação da vermerremediação está
relacionada com o custo. COUTIÑO-GONZÁLEZ et al. (2010) inocularam 10
indivíduos adultos de E. fetida em 50 g de solo, já CONTRERAS-RAMOS et al.
(2008) acrescentaram cinco minhocas da mesma espécie, pesando 1,3 g, na mesma
quantidade de solo (uma minhoca adulta pesa cerca de 0,26 g). Supondo que um
hectare (ha) de solo com uma profundidade de 10 cm e densidade de 1,3 kg dm³
contenha 1.300.000 kg de solo, logo seria necessário 33.800 kg de minhocas/ha.
Um quilo de minhocas da espécie E. fetida ou E. andrei custa em torno de R$ 80,00.
Vale ressaltar que a presença de minhocas no solo não apenas acelera a remoção
do contaminante como também melhora a fertilidade do solo e desempenha
diferentes serviços ecossistêmicos (BLOUIN et al., 2013).
Muitos trabalhos sobre vermirremediação tem sido realizados em escala de
laboratório, no entanto, é necessário mais conhecimento e investigação desta
tecnologia em campo, utilizando diferentes espécies de minhocas, a fim de
demonstrar em grande escala a aplicabilidade desta biotecnologia.
CONSIDERAÇÕES FINAIS
O número de áreas contaminadas por compostos xenobióticos cresce a cada
ano em todo o mundo, e esse problema torna-se mais grave dentro do cenário
brasileiro que possui o título de maior consumidor mundial de pesticidas. Após
minuciosa pesquisa bibliográfica, observou-se que diversos trabalhos têm sido
desenvolvidos na área de biotecnologias de remediação de solos contaminados por
pesticidas, entretanto muitos ainda ocorrem em condições de clima temperado. A
pesquisa de biotecnologias como fitorremediação, vermirremediação e
biorremediação em países de clima tropical, envolvendo pesticidas, ainda é exordial
e por isso é de fundamental importância o desenvolvimento de informações
científicas neste segmento.
As biotecnologias apresentadas neste trabalho apresentam vantagens
econômicas e ambientais em comparação com os métodos físicos e químicos. É
claro que todas as tecnologias apresentam limitações, principalmente quando se
trata de aplicação em escala de campo, mas isso não pode ser encarado como
empecilho, mas sim como um desafio a ser superado por meio do desenvolvimento
de pesquisas científicas em escala de laboratório, piloto e campo. O Brasil dispõe de
elevado potencial para aplicação dessas biotecnologias por possuir condições
climáticas e biodiversidade mais favorável em comparação com regiões de clima
temperado. Vale salientar ainda que os investimentos com despoluição no País
tendem a crescer em decorrência das exigências globais por uma sociedade mais
sustentável.
AGRARIAN ACADEMY, Centro Científico Conhecer - Goiânia, v.3, n.05; p. 43
2016
AGRADECIMENTOS
À Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior (CAPES) pela
bolsa de doutorado e à Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado de Goiás –
(FAPEG) pela bolsa de mestrado.
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